4.1 Verdsetting av virkninger uten markedspris

Det finnes en rekke metoder for å verdsette virkninger med sikte på prissetting av goder som ikke omsettes i et marked. I praksis medfører disse verdsettingsmetodene et omfattende arbeid innenfor hver sektor og bør bare utføres av miljøer med særskilt kompetanse på slike metoder. Derfor gir vi ingen detaljerte oppskrifter på bruken av de ulike metodene. Tabellen nedenfor gir en oversikt over ulike verdsettingsmetoder.

	Tilnærming	Type verdi	Vanligste verdsettingsmetoder
Faktisk marked	Markedsbasert	Bruksverdi	Markedspriser, kostnader ved avbøtende tiltak, kostnader ved å erstatte tapte miljøgoder
Parallelle markeder	Avslørte preferanser	Bruksverdi	Hedonisk prising (eiendomspriser, lønninger), reisekostnadsmetoden
Hypotetiske markeder	Uttrykte preferanser	Bruksverdi og ikke-bruksverdi	Betinget verdsetting, valgeksperimenter

Markedsbaserte metoder verdsetter miljøvirkninger ved å estimere skadekostnaden og ved å estimere hva det ville koste samfunnet å erstatte tapet av et gode (se veiledning i kapittel 4.1.2).  

Som det kommer frem av tabellen, kan de andre verdsettingsmetodene deles inn etter om de er avslørte eller uttrykte:

• Metoder basert på avslørte preferanser
  • hedonisk prising
  • reisekostnadsmetoden
• Metoder basert på uttrykte preferanser
  • betinget verdsetting
  • valgeksperimenter

Metoder basert på avslørte preferanser bygger på faktiske markedspriser i parallelle markeder. Hensikten er å avsløre preferanser og avlede betalingsvilligheten ut fra menneskers faktiske adferd.

Metoder basert på uttrykte preferanser innebærer å spørre folk direkte eller indirekte om hvordan de verdsetter endringer i kvaliteten eller mengden av de aktuelle godene.

Det står mer om de forskjellige metodene nedenfor.

Hedonisk prising

Hedonisk prising er en metode som tar utgangspunkt i at markedsprisen på for eksempel en eiendom avhenger av mange ulike faktorer. Den bygger på at man kan beregne den implisitte prisen folk setter på karakteristika og miljøgoder ved en bolig gjennom å samle inn data om boligpriser og alle aspekter og karakteristika ved boligene som påvirker boligprisen, slik som størrelse, alder, standard osv. – men også fellesgoder ved bomiljøet som luftkvalitet, støynivå, nærhet og utsikt til parker og naturområder. Slik finner man et anslag på markedets vurdering av denne virkningen.

Reisekostnadsmetoden

Reisekostnadsmetoden innebærer å anslå verdien på et naturområde ved å bruke de besøkendes reisekostnader og besøksfrekvens til for eksempel en nasjonalpark eller fiskeelv og ut fra det anslå hvor mye de er villige til å betale utover det de betaler i dag, for å besøke området (altså konsumentoverskuddet). Dette er et uttrykk for rekreasjonsverdien av dagens friluftslivsaktiviteter i området.

Metoden måler bare bruksverdien av området for dagens brukere. Derfor må det kombineres med spørsmål om endret bruk og rekreasjonsverdi per aktivitetsdag som følge av et prosjekt om metoden skal brukes til å evaluere prosjektet, for eksempel veiutbygging. Slik bruk under bestemte fremtidige forutsetninger kalles ofte contingent behaviour – betinget adferd. Metoden er spesielt nyttig ved verdsetting av geografisk avgrensede naturobjekter, som rekreasjonsområder.

En svakhet ved metoden er at den ikke vil fange opp endringer i ikke-bruksverdien av området. Ikke-bruksverdier er verdier som ikke involverer noen form for bruk, men som reflekterer individets og samfunnets ønske om å bevare miljøet. Du finner mer veiledning om ikke-bruksverdier i kapittel 4.2.

Betinget verdsetting

Betinget verdsetting er en metode som er basert på uttrykte preferanser. Ofte gjennomføres denne typen verdsetting ved hjelp av en digital spørreundersøkelse. Intervjuobjektene får for eksempel spørsmål om hva de er villige til å betale for at et friluftsområde skal opprettholdes eller forbedres, alternativt hvilken kompensasjon de krever for å akseptere at friluftsområdet forsvinner eller blir degradert.

Valgeksperimenter

Valgeksperimenter er en annen metode basert på uttrykte preferanser. Også denne metoden gjennomføres ofte ved hjelp av en internettbasert spørreundersøkelse. I et valgeksperiment blir respondenten bedt om å velge mellom ulike alternativer som skiller seg fra hverandre på flere måter. For eksempel kan intervjueren skissere ulike scenarioer der både komfort, støy og pris på et transporttilbud varierer. På den måten kan man forsøke å avlede betalingsvilligheten knyttet til ulike egenskaper ved transporttilbudet.

Fordeler og ulemper ved forskjellige metoder

Metoder basert på avslørte preferanser er ansett for å gi relativt pålitelige og solide resultater, forutsatt at det er høy faglig kvalitet ved bruk av metoden.¹⁰⁹ I praksis er imidlertid ofte bruksområdet begrenset. Det skyldes blant annet mangel på relevant markedsinformasjon. Videre er det bare bruksverdier som fanges opp ved disse metodene. Disse metodene er derfor mest egnet når man skal verdsette virkninger som i hovedsak har bruksverdier, for å unngå å underestimere virkningens samfunnsøkonomiske verdi. Dersom man benytter metoder basert på avslørte preferanser, er det viktig å supplere med metoder for uttrykte preferanser for også å fange opp verdien av ikke-bruksverdien.

Metoder basert på uttrykte preferanser har den fordelen at de i prinsippet kan brukes til å verdsette alle typer goder. I tillegg fanger de opp ikke-bruksverdier, i motsetning til metoder basert på avslørte preferanser. En ikke-bruksverdi kan for eksempel være verdien av at et skogområde med sitt artsmangfold eksisterer og blir bevart, også om man ikke har planer om å oppleve området selv. Den metodiske usikkerheten ved disse metodene er vesentlig redusert som følge av en omfattende metodisk utvikling de siste ti årene.

En av utfordringene ved betinget verdsetting og valgeksperimenter er å gjøre betalingsvillighetsspørsmålene og betalingsmåten så realistisk som mulig, slik at svarene reflekterer befolkningens reelle velferdsgevinst ved en miljøforbedring eller velferdstap ved en forringelse av miljøet. For å oppnå mest mulig realistiske verdiestimater, anbefaler vi å følge anbefalte framgangsmåter («best practise») ved metoder for uttrykte preferanser («stated preference»).¹¹⁰ Ved vurdering av ikke-bruksverdi er det samtidig en utfordring å undersøke hvor stor den «berørte befolkningen» er, altså befolkningen som opplever et velferdstap eller en velferdsgevinst ved forverringen eller forbedringen i mengden av miljøgodet, kulturminnet og andre fellesgoder.

Ekspertvurderinger (se under) kan bidra til å belyse om miljøgodet har nasjonal verdi (for eksempel en nasjonalpark, som hele Norges befolkning potensielt kan ha betalingsvillighet for), regional verdi (i hele eller deler av et fylke) eller lokal verdi (som et lokalt skogsturområde for befolkningen i hele eller deler av en kommune, hvor nærliggende kommuner har lignende områder). Gruppen som kan antas å tillegge et gode ikke-bruksverdi, kan være langt større enn gruppen som kan antas å tillegge et gode bruksverdi.

Det er vanskelig å gi entydige anbefalinger om hvilken verdsettingsmetode man bør bruke. Det skyldes at metodene kan utfylle hverandre snarere enn at metodene utelukker hverandre. Som en generell regel bør metoder basert på avslørte preferanser brukes i de tilfellene der man kan skaffe relevant markedsinformasjon, og der verdien av godet primært er knyttet til bruksverdien. Betinget verdsetting eller valgeksperimenter kan benyttes for å dokumentere både bruks- og ikke-bruksverdiene, og disse kan utgjøre en stor del av den totale samfunnsøkonomiske verdien av en endring i kvaliteten eller mengden av et miljøgode. Disse undersøkelsene om uttrykte preferanser må konstrueres slik at de er i tråd med de anbefalte fremgangsmåtene («best practise»).¹¹¹

For en grundigere og oppdatert behandling av ulike verdsettingsmetoder, se Navrud (2016).¹¹²

Bruk av fagksperter for å verdsette virkninger

Bruk av ekspertvurderinger kan være nyttig i de tilfellene disse har bedre oversikt over mulige virkninger av et tiltak enn det individene i befolkningen har. Ofte vil egenskapene ved enkelte virkninger, for eksempel miljømessige konsekvenser, være dårlig kjent for befolkningen. Et eksempel er i hvilken grad fremmede arter utgjør en trussel mot det biologiske mangfoldet. De fleste vil ha begrenset kunnskap om sannsynligheten for at arter skal overleve under ulike forhold, forekomsten av arter som er nært beslektet med dem som eventuelt er truet, sannsynligheten for at artene kan utnyttes kommersielt i fremtiden, osv. Derfor er det utviklet verdsettingsmetoder som er basert på å avdekke preferanser eller synspunkter hos et utvalg eksperter på det aktuelle området – snarere enn å anslå etterspørselen fra befolkningen som helhet.¹¹³

Kvantitativ verdsetting av virkninger ved bruk av ekspertvurderinger vil ikke direkte måle befolkningens egne preferanser eller betalingsvillighet og bør i utgangspunktet bare benyttes for å supplere andre metoder. Unntak fra denne hovedregelen gjelder for eksempler i situasjoner som er beskrevet i avsnittet over. For tilsvarende eksempler som nevnes her, kan ekspertvurderinger i tråd med anerkjente verdsettingsmetoder benyttes som en hovedtilnærming. Ekspertvurderinger vil også kunne fungere som en «rasjonalitetssjekk» av resultatene som kommer frem ved bruk av andre verdsettingsmetoder.

Ekspertvurderinger kan å også brukes til å designe scenarier for betinget verdsetting og valgeksperimenter, slik at disse uttrykte preferansemetodene bedre kan formidle beskrivelsen av miljøvirkningene og befolkningens egne preferanser kommer direkte til uttrykk. Videre kan ekspertvurderinger brukes som en metode ved verdioverføring av verdiestimater (Delphi-metoden).¹¹⁴

Videre kan bruk av bruk av ekspertvurderinger være en velegnet metode for å kartlegge virkninger og gjøre kvalitative vurderinger av enhetsverdien til ikke-prissatte virkninger (se kapittel 3.4.4).¹¹⁵

4.2 Identifisering og vurdering av miljøvirkninger

Tiltak som påvirker miljøet på en eller annen måte, vil på ulikt vis føre til endret nytte og kostnader for samfunnet. I NOU 2013: 10 Naturens goder – om verdier av økosystemtjenester ble det vist til begrepet total samfunnsøkonomisk verdi. Den totale samfunnsøkonomiske verdien er en betegnelse på endring i verdien for samfunnet av en endring i kvaliteten eller mengden av et miljøgode eller en økosystemtjeneste. 

Hvilke verdier finnes?

Begrepet «total» i total samfunnsøkonomisk verdi viser til at miljøgoder bidrar til flere typer økonomiske verdier, og ikke bare verdien av den direkte bruken av tjenester fra natur og økosystem. Det er også verdier knyttet til indirekte bruk, opsjonsverdier og ikke-bruksverdier. Ikke-bruksverdier er verdier som ikke involverer noen form for bruk, men som reflekterer individets og samfunnets ønske om å bevare miljøet.

Slike verdier omfatter for eksempel

• tilfredshet over at naturverdier eksisterer (eksistensverdi)
• tilfredshet over at naturen ivaretas for fremtidige generasjoner (arveverdi)
• tilfredshet over at andre kan bruke naturen (altruistisk verdi)

Detaljeringsnivået og oppdelingen av verdikomponentene varierer noe mellom ulike kilder, men de fleste presentasjoner inneholder de fleste av begrepene som er beskrevet i figuren under.¹¹⁶

Figuren over viser også sammenhengene mellom total samfunnsøkonomisk verdi og økosystemtjenester. Økosystemtjenester er goder og tjenester som vi får fra naturen, og som bidrar til menneskers velferd, direkte og indirekte. Begrepet omfatter både fysiske goder og ikke-fysiske tjenester. Økosystemtjenester deles ofte inn i fire kategorier, slik det er vist i figuren under. Rammeverket for økosystemtjenester kan fungere som en sjekkliste for å identifisere de samfunnsøkonomiske virkningene som følger av endringer i natur og miljø, og kan dermed være en nyttig tilnærming for å identifisere miljøvirkninger. Se også kapittel 3.3 om identifisering av virkninger.

Hva er verdiene verdt?

Det kan være vanskelig å kvantifisere og verdsette miljøvirkninger i kroner. I slike tilfeller benyttes ofte en kvalitativ metode for ikke-prissatte virkninger, for eksempel verdimatrisemetoden (se kapittel 3.4.4). Samtidig bør kvalitative metoder suppleres med kvantitative anslag så langt det lar seg gjøre.

Verdsettingsmuligheter og -metoder vil avhenge av hvilken type miljøvirkning vi snakker om. Spekteret av miljøgoder er svært bredt. Noen miljøgoder, for eksempel frisk luft, rent vann og tilgjengelige turområder, inngår i folks forbruk og påvirker dermed velferden direkte. Andre miljøgoder kan betraktes som innsatsfaktorer i produksjonsprosesser og bidrar dermed indirekte til varer og tjenester vi er vant til å skaffe oss i markeder. Hvorvidt, og på hvilken måte, det er mulig å verdsette effekter på miljøgoder, vil måtte vurderes i hver enkelt utredning og for hver enkelt virkning. Se også avsnitt 4.1.1 for omtale av ulike verdsettingsmetoder.

Metoder om uttrykte preferanser til å verdsette miljøvirkninger

Den metoden som oftest brukes til å verdsette miljøvirkninger med skyggepris, er studier om betinget verdsetting og valgeksperimenter (se kapittel 4.1). Metodene er særlig relevante når det gjelder lokale miljøvirkninger, for eksempel forringet vannkvalitet, støyplager og landskapsinngrep. Vi anbefaler at verdsettingsstudier begrenses til områder der befolkningen direkte eller indirekte antas å ha erfaring med å verdsette eller ta valg som påvirker omfanget av eller kvaliteten på det aktuelle miljøgodet.

I en del sammenhenger er bruken av slike studier kontroversiell. Det gjelder særlig ved verdsetting av miljø- og ressursgoder, for eksempel truede dyrearter eller globale miljøproblemer, der det ofte er urimelig å forutsette at befolkningen (respondenten) har erfaring med å ta valg som påvirker tilgangen til eller kvaliteten på disse godene.

Ettersom det er tids- og kostnadskrevende å gjennomføre gode verdsettingsstudier, vil man i praksis ofte benytte verdioverføringer fra tidligere gjennomførte studier fra inn- eller utland.¹¹⁷ Overføring av verdiestimater er et godt alternativ, forutsatt at de underliggende verdsettingsstudiene er av høy kvalitet. Resultater både fra avslørte og uttrykte preferanse-metoder kan overføres. Men studiene som verdiene hentes fra, kan være utført i andre geografiske områder, under andre sosioøkonomiske forhold, langt tilbake i tid osv. Dette gjør at man må utvise varsomhet med verdioverføringer og passe på å synliggjøre usikkerheten som er knyttet til disse. Verdioverføringene bør følge anbefalte fremgangsmåter («best practise») for å redusere usikkerheten,¹¹⁸ og det krever fagkunnskap om verdsettings- og verdioverføringsmetoder.

Markedsbaserte metoder for å verdsette miljøvirkninger

Man kan også bruke markedsbaserte metoder til å verdsette miljøgoder. En av disse metodene går ut på å sammenligne skadekostnaden knyttet til én bestemt miljøtilstand med kostnaden ved en annen tilstand. Da starter man ofte med å hente inn kunnskap om hvordan miljøbelastningene (fra for eksempel miljøgifter) påvirker miljøet. Lokale utslipp av svovel, nitrogenoksid og partikler har for eksempel helsevirkninger. Slike fysiske sammenhenger betegnes ofte som dose-respons-sammenhenger og angir hvilke virkninger (respons), målt i fysiske enheter, som kan forventes som resultat av en bestemt miljøbelastning (dose).

Et eksempel på en dose-respons-sammenheng er hvor stor reduksjon i antall dødsfall og i hyppigheten av ulike luftveislidelser som kan forventes i Oslo hvis partikkelforurensningen fra veitrafikken reduseres. I en slik skadefunksjonsmetode kan endepunktene av dose-responsfunksjonene, i form av for eksempel antall dødsfall, velværetapet ved ulike luftveissykdommer og symptomer, antall innsjøer som får god økologisk tilstand, verdsettes ved hjelp av uttrykte preferansemetoder og verdioverføring av enhetspriser fra tidligere studier (for eksempel verdien av et statistisk liv eller verdien av et leveår).

En annen markedsbasert metode går ut på å beregne hva det ville koste samfunnet å unngå eller avbøte tapet av et miljøgode. Man kan for eksempel beregne kostnaden ved å støyisolere boliger. En fordel med slike erstatnings- og kompensasjonsberegninger er at kalkulasjonsprisene bygger på beløp som er knyttet til faktiske prosjekter. På den annen side vil de gi kalkulasjonspriser som bare delvis gjenspeiler miljøkostnadene. Støyisolering av en bolig avhjelper problemer inne, men ikke ute, og folks velferdstap fra støy vil kunne være større (eller mindre) enn kostnadene ved slike avbøtende tiltak.

For miljøtiltak eller andre tiltak der nyttesiden ikke verdsettes i kroner, for eksempel når det dreier seg om internasjonale og globale miljøproblemer, kan kostnadseffektivitetsanalyser være et alternativ. Gitt at utslipp av nitrogenoksid skal reduseres med X prosent for at Norge skal oppfylle visse nasjonale forpliktelser, bør de tiltakene som er nødvendige for å oppnå dette målet, utformes så kostnadseffektivt som mulig. Det vil si at målet nås til lavest mulige samfunnsøkonomiske kostnader.

Mer informasjon

For en oppsummering og beskrivelse av andre metoder som også kan være relevante ved verdsetting av miljøgoder, se kapittel 4.2. Her gis det også noen overordnede anbefalinger om valg av metode.

Mange tiltak i naturen vil ha irreversible virkninger, og det kan være en såkalt opsjonsverdi knyttet til disse. Se veiledning om dette i kapittel 3.4.5. For håndtering av miljøvirkninger som er kjennetegnet ved at de kan være katastrofale og irreversible, se veiledning om føre-var-prinsippet og om å sikre minimumsstandarder i kapittel 3.6.5.

For en grundigere behandling av verdsetting av miljøvirkninger, se NOU 2013: 10 og Navrud (2016).¹¹⁹

4.3 Netto ringvirkninger

Med ringvirkninger av offentlige prosjekter menes virkninger i andre markeder enn de som er direkte berørt av tiltaket som analyseres, såkalte sekundærmarkeder. Ringvirkninger kan deles inn i ringvirkninger som har netto samfunnsøkonomisk verdi og ringvirkninger som ikke har det. Ringvirkninger som har en netto samfunnsøkonomisk verdi for landet, defineres som netto ringvirkninger («wider economic impacts»).

Ringvirkninger kan være både positive og negative. Hvis vi kaller markeder der tiltaket har direkte virkninger for primærmarkedene og markeder der tiltaket har indirekte virkninger for sekundærmarkeder, kan vi definere ringvirkninger som endringer i ressursbruken i likevekten i sekundærmarkeder. For eksempel vil transportmarkedene være primærmarkedene for transportinfrastrukturtiltak mens arbeidsmarked, eiendomsmarked og markeder for de varer og tjenester som bruker transporttjenester er eksempler på sekundærmarkeder.

Dersom en ringvirkning skal ha en netto samfunnsøkonomisk verdi, må det finnes en markedssvikt i sekundærmarkedene som innebærer at det før tiltaket er et under- eller overforbruk av ressurser sammenlignet med det som er samfunnsøkonomisk optimalt. Hvis tiltaket som analyseres, påvirker dette under- eller overforbruket, har tiltaket en ringvirkning som kan ha effekter på den samlede samfunnsøkonomiske effektiviteten.

Ringvirkninger skal ikke med i den samfunnsøkonomiske analysen

Det går frem av rundskrivet (se boksen over) at dersom det er grunnlag for å anta at tiltaket vil ha virkninger for arbeidstilbud, areal eller konkurransesituasjonen utover det som er fanget opp i den ordinære fastsettelsen av nytte, kan informasjon om dette inngå i en tilleggsanalyse. Tilleggsanalysen av netto ringvirkninger kan inneholde både kvantitativ og kvalitativ informasjon som vil kunne være nyttig for beslutningstakeren.

Bakgrunnen for at analyser av netto ringvirkninger ikke skal tas med i samfunnsøkonomiske analyser, er at det empiriske grunnlaget ikke er godt nok. Nyere forskning de siste ti årene gir god støtte for at et empirisk fundament (fortsatt) mangler, og støtter dermed oppunder rundskrivets krav om at eventuelle netto ringvirkningsanalyser bare skal tas med som tilleggsanalyser.¹²⁰ 

I mange sammenhenger er det interesse for de lokale ringvirkningene av et tiltak, for eksempel betydningen av et transporttiltak for et bestemt område. Dersom slike lokale ringvirkninger motsvares av tilsvarende ringvirkninger med motsatt effekt andre steder, er de bare en omfordelingsvirkning. Anta for eksempel at et transporttiltak fører til økt produktivitet i en region, og at dette motsvares av redusert produktivitet i en annen region. Dersom nettoeffekten på produktiviteten er lik null, er dette en omfordelingssvirkning som ikke gir en netto samfunnsøkonomisk verdi.

I tilfeller der omfordelingssvirkningen er stor, kan den likevel ha betydning for beslutningstakerens vurdering av tiltaket og bør derfor omtales i en tilleggsanalyse om fordelingsvirkninger (se kapittel 3.7 om fordelingsvirkninger).

Tidligere forsøk på å modellere ringvirkninger

Modeller og empiriske studier av netto ringvirkninger finnes i hovedsak innenfor samferdselssektoren. Følgende netto ringvirkninger av transporttiltak er særskilt omtalt i faglitteraturen: produktivitet og stordriftsfordeler, arbeidstilbud, areal og ufullkommen konkurranse. Disse ringvirkningene omtales nærmere nedenfor.

Forsøkene på å beregne netto ringvirkninger har i hovedsak handlet om ringvirkninger som har en antatt positiv samfunnsøkonomisk effekt, og som dermed øker tiltakets samfunnsøkonomiske lønnsomhet. Man bør være oppmerksom på at det også kan forekomme negative ringvirkninger som ikke fanges opp av en samfunnsøkonomisk analyse.

Nedenfor gis det veiledning om ulike ringvirkninger som kan ha en netto samfunnsøkonomisk verdi. Veiledningen er en forkortet versjon av det som kommer frem i NOU 2012: 16, kapittel 7.

Det fremheves i den ovennevnte NOU-en at samfunnsøkonomiske analyser i praksis ofte er partielle analyser av små tiltak. Hvorvidt et tiltak er lite, avhenger av om det vil påvirke markedsprisene i vesentlig grad. Dersom et større tiltak eller en reform i transportmarkedet påvirker markedspriser utenfor transportmarkedet i vesentlig grad, vil det være bedre med en analyse innenfor en generell likevektsmodell med et realistisk transportnettverk som tar hensyn til relevante markedssvikter. Innenfor en slik analyse vil man ikke ha den samme faren for dobbelttelling av visse effekter og utelatelse av andre effekter som man kan få ved å gjøre ad hoc-analyser av ringvirkninger i sekundærmarkeder. Generelle likevektsmodeller er imidlertid ofte relativt aggregerte, noe som gjør dem mindre egnet til å fange opp effektene av små endringer, for eksempel i transportnettverket.

4.3.1 Produktivitet og stordriftsfordeler

Det er godt forankret i økonomisk teori at det finnes mekanismer som i visse tilfeller kan gi en positiv sammenheng mellom produktivitet og funksjonell bystørrelse i form av stordriftsfordeler. Teorien gir støtte for at dette gjelder tiltak i byområder, og at eventuelle netto ringvirkninger i utkantstrøk er minimale.

Dersom et transportprosjekt i et byområde i praksis utvider bystørrelsen, vil det altså kunne gi økt produktivitet for alle i byen, det vil si en netto ringvirkning. Det empiriske grunnlaget er imidlertid for svakt til at vi generelt kan anbefale å legge til grunn en slik sammenheng.

4.3.2 Ringvirkninger i arbeidsmarkedet

Enkelte transportprosjekter kan ha som mål å knytte arbeidsmarkeder sammen. Det kunne for eksempel være grunn til å tro at et transportprosjekt ville føre til en endring i arbeidsmarkedet. På grunn av et manglende empirisk grunnlag når det gjelder denne typen ringvirkning, anbefaler vi imidlertid ikke å legge en slik sammenheng til grunn eller regne på den i en samfunnsøkonomisk analyse.

For store samferdselsprosjekter der det på empirisk grunnlag kan sannsynliggjøres at prosjektet vil påvirke det samlede arbeidstilbudet eller produktiviteten i næringslivet ved å binde sammen arbeidsmarkeder, kan man drøfte disse virkningene i en tilleggsanalyse. For å unngå dobbelttelling av nytten i prosjektet, er det viktig at man bare tar med endringen i netto skatteinngang som følge av netto økt sysselsetting.

4.3.3 Areal og transport

Dersom et transportprosjekt fører til prisendringer i eiendomsmarkedet, er dette i utgangspunktet bare en omfordeling av den opprinnelige direkte nytten av tiltaket. Det altså bare en fordelingsvirkning. Dersom man forsøker å beregne verdien av økt produktivitet som følge av økt funksjonell bystørrelse direkte, vil det utgjøre en dobbelttelling å ta med virkningen på eiendomsmarkedet i tillegg.

I de tilfellene der et transportprosjekt frigjør areal som har en positiv alternativ verdi, kan det likevel finnes en reell samfunnsøkonomisk virkning. Dersom en slik effekt skal være med i analysen, må det imidlertid være stor sannsynlighet for at arealene faktisk blir brukt, for eksempel ved at det har meldt seg seriøse interessenter. Tomter omsettes normalt i et marked, og markedsprisen vil derfor som hovedregel være en egnet måte å verdsette frigjort areal på.¹²¹ Prisstatistikker og innsamlede erfaringspriser vil kunne benyttes som anslag på markedspriser i området. I Sverige har man utarbeidet metoder for slik verdsetting, men disse bør benyttes med stor varsomhet for å unngå dobbelttelling.¹²² Den svenske metoden anbefaler i alle tilfeller at slik verdsetting gjøres som en sensitivitetsanalyse og ikke inngår i utregningen av antatt netto nytte av prosjektet. Se også veileder fra Statsbygg.

4.3.4 Ufullkommen konkurranse

Ufullkommen konkurranse kan også være en kilde til netto ringvirkninger. I den grad et tiltak faktisk styrker konkurransen, vil dette være en realøkonomisk virkning som ikke fanges opp av ordinære samfunnsøkonomiske analyser. Det finnes imidlertid ikke et empirisk grunnlag som er godt nok til å si at virkningen av ufullkommen konkurranse er av vesentlig betydning for den samfunnsøkonomiske lønnsomheten av transportprosjekter.

Du finner en mer utfyllende drøfting om de ovennevnte ringvirkningene i  NOU 2012: 16 Samfunnsøkonomiske analyser, kapittel 7.

Fotnoter

¹⁰⁹ Som et eksempel på anbefalte fremgangsmåter («best practise») for modeller som bygger på avslørte og uttrykte preferanser, anvendt på ikke-markedsgoder i skog, se Riera, P., Signorello, G., Thiene, M., Mahieu, P.-A., Navrud, S., Kaval, P., Rulleau, B., Mavsar, R., Madureira, L., Meyerhoff, J., Elsasser, P., Notaro, S., De Salvo, M., Giergiczny, M. og Dragoi, S. (2012). Non-market valuation of forest goods and services: Good practice guidelines. Journal of Forest Economics 18(4), s. 259–270.

¹¹⁰Johnston, R. J., Boyle, K.J., Adamowicz, W., Bennett, J., Brouwer, R., Cameron, T.A., Hanemann, W. M., Hanley, N., Ryan, M., Scarpa, R., Tourangeau, R. og Vossler, C. (2017). Contemporary guidance for stated preference studies. Journal of the Association of Environmental and Resource Economists, 4(2), s. 319-405.

¹¹¹ Johnston, R. J., Boyle, K.J., Adamowicz, W., Bennett, J., Brouwer, R., Cameron, T.A., Hanemann, W. M., Hanley, N., Ryan, M., Scarpa, R., Tourangeau, R. og Vossler, C. (2017). Contemporary guidance for stated preference studies. Journal of the Association of Environmental and Resource Economists, 4(2), s. 319-405.

¹¹² Navrud, S. 2016: Miljøverdsetting - verdsettingsmetoder og verdioverføring. Kapittel 1 (s. 25–54) i K.P. Hagen og G.H. Volden (red.) 2016: Investeringsprosjekter og miljøkonsekvenser. Concept rapport nr. 48. Ex Ante Akademisk Forlag, Trondheim.

¹¹³ Dugstad, A. og Navrud, S. (2022). The Reliability of Delphi Surveys and Benefit Transfer to Predict Outcomes of Contingent Valuation Surveys. Land Economics. December 2022

Navrud, S. og Strand, J. (2018). Valuing Global Ecosystem Services - What Do European Experts Say? Applying the Delphi Method to Contingent Valuation of the Amazon Rainforest. Environmental and Resource Economics 70(1), s. 249–269.

Strand, J., Carson, R., Navrud, S., Ortiz-Bobea, A. og Vincent, J.T. (2017). Using the Delphi Method to Value Protection of the Amazon Rainforest. Ecological Economics 131, s. 475-484.

Carson, R.T., Conaway, M. B. og Navrud, S. (2013). Preliminary valuation of a cultural heritage site of global significance: a Delphi contingent valuation study. Chapter 31 (s. 586–612). I Rizzo, I og Mignosa A. (red.) 2013: Handbook on the Economics of Cultural Heritage. Edward Elgar Publishing, Cheltenham UK og Northampton MA, USA

¹¹⁴ Navrud, S. og Strand, J. (2018). Valuing Global Ecosystem Services - What Do European Experts Say? Applying the Delphi Method to Contingent Valuation of the Amazon Rainforest.  Environmental and Resource Economics 70(1), s. 249-269.

¹¹⁵ Strand, J., Carson, R., Navrud, S., Ortiz-Bobea, A. og Vincent, J.T. (2017). Using the Delphi Method to Value Protection of the Amazon Rainforest. Ecological Economics 131, s. 475-484.

¹¹⁶Se NOU 2013: 10 for en grundigere drøfting av hva som inngår i begrepet «total samfunnsøkonomisk verdi».

¹¹⁷ Navrud, S. 2016: Miljøverdsetting - verdsettingsmetoder og verdioverføring. Kapittel 1 (s. 25–54) i K.P. Hagen og G.H. Volden (red.) 2016: Investeringsprosjekter og miljøkonsekvenser. Concept rapport nr. 48. Ex Ante Akademisk Forlag, Trondheim.

Navrud, S og Ready, R. (eds.) 2007: Environmental Value Transfer: Issues and Methods. Springer, Dordrect, The Netherlands.

¹¹⁸ Se Johnston, R.J., Boyle, K.J., Loureiro, M.L., Navrud, S. og Rolfe, J. (2021). Guidance to Enhance the Validity and Credibility of Environmental Benefit Transfers. Environmental and Resource Economics 79(3), s. 575–624.  

Merk at siden man i starten (i 1990-årene) drev verdioverføring hovedsakelig for miljømessige nytte-effekter, er «benefit transfer» (nytteoverføring) blitt et begrep som har festet seg i litteraturen. Det omfatter likevel overføring av både nytteeffekter og kostnader. Verdioverføring og nytteoverføring brukes derfor ofte om hverandre.

¹¹⁹ Navrud, S. 2016: Miljøverdsetting - verdsettingsmetoder og verdioverføring. Kapittel 1 (s. 25–54) i K. P. Hagen og G.H. Volden (red.) 2016: Investeringsprosjekter og miljøkonsekvenser. Concept rapport nr. 48. Ex Ante Akademisk Forlag, Trondheim.

¹²⁰Se blant annet Concept temahefte nr. 17 Grunnlaget for ex ante evalueringer av nettoringvirkninger fra transportinvesteringer i Norge (2020) og Concept rapport nr 62 «Vegprosjekter, verdiskaping og lokale mål» (2020).

¹²¹Se eksempel på dette i en rapport fra Vista.

¹²² Se Wangsness P. W, , Bøgh R. H. og Hansen W. (2022): Internasjonal sammenligning av retningslinjer for samfunnsøkonomiske analyser i transportsektoren: 7 land og 21 temaer (toi.no) Rapportnr: 1930/2022.